剩余污泥减量化（精选9篇）
剩余污泥减量化 篇1
冀中南部车城油田属低渗透油田, 按照SY/T5329—2012《碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法》要求, 其注入水质需达到1级标准, 采出水处理采用了活性污泥法的微生物处理+超滤膜工艺。为保障菌种的正常生长及预防膜通量下降, 微生物反应池内混合液的悬浮物固体含量需控制在5~8 g/L, 现场实际生产中通过测量微生物反应池内污泥沉降比 (SV) 来指导剩余污泥的排放工作[1], 每月需排放剩余污泥约300 m3, 由此产生了运输费用高及安全环保等系列问题。为此, 在车城油田开展了剩余污泥减量化技术试验应用, 以降低剩余污泥含水率, 缩小其体积。
1 减量化装置的选择
国内外常用的污泥减量化设备主要有板框式压滤机、带式压滤机、离心式脱水机和叠螺式脱水机等[2,3], 经脱水效果、稳定性、操作管理及运行成本等方面比较 (表1) , 优选了具有抗油能力强, 泥水易分离, 清洁环保, 操作成本低, 无二次污染的叠螺式脱水机作为车城油田剩余污泥减量化处理装置。
2 絮凝剂和投加浓度实验
絮凝剂的种类较多, 在实际生产中常用的主要为铝盐、铁盐和聚丙烯酰胺高分子絮凝剂, 其中聚丙烯酰胺又根据性质不同可分为阳离子型和阴离子型。絮凝剂的共同特点是以自身的高分子量特点通过络合、网捕、架桥和压缩双电层等方式将溶液中的悬浮微粒聚集联结形成粗大的絮状团粒或团块, 从而完成絮凝沉淀过程。其中, 铁盐、铝盐投加易造成二次污染, 适用性受到一定限制。
2.1 PAM絮凝剂絮凝实验
PAM絮凝沉淀剂溶液配置浓度1 mg/ml, 100 ml处理物分别加药量为1、2、5 ml, 经快速搅拌—慢速搅拌—静置约30 min后。从左至右依次为加药量1、2、5 ml的实验处理物, 由此可见沉降效果并不明显, 且3个梯度无明显差异 (图1) 。
2.2 阴离子PAM絮凝剂絮凝实验
阴离子PAM絮凝沉淀剂溶液配置浓度1 mg/ml, 100 ml处理物分别加药量为1、2、5 ml, 经快速搅拌—慢速搅拌—静置后约30 min。从左至右依次为加药量1、2、5 ml的实验处理物, 由此可见沉降效果并不明显, 且3个梯度无明显差异 (图2) 。
2.3 阳离子PAM絮凝剂絮凝实验
阳离子PAM絮凝沉淀剂溶液配置浓度1 mg/ml, 100 ml处理物投加量从左至右依次为2、1.5、1、0.8、0.4、0.2 ml, 经快速搅拌, 可发现明显沉淀物形成 (图3) , 不同投加量絮凝试验效果对比见表2。
注:“+”数量越多表示所描述项目的数量或效果越好
综合考虑沉淀物、上浮物、溶液透明度及沉降速度等因素, 药剂优选阳离子聚丙烯酰胺, 配置溶液浓度1 g/L, 每升处理物加药投加量为15~20 ml絮凝效果最好
3现场应用及效果
3.1 工艺流程
微生物反应池中的剩余污泥经螺杆泵进入叠螺式脱水机的絮凝混合槽, 同时, 加药泵将制备好的絮凝剂药液输送至叠螺式污泥脱水机的絮凝混合槽, 污泥和絮凝剂溶液在絮凝混合槽中充分反应形成矾花, 溢流进入脱水机主本体。絮凝污泥在脱水机本体中经浓缩、脱水后形成干泥, 而滤液则自流进入地罐回收至采出水处理系统, 干泥由脱水机出口排出, 落入螺旋输送机后装车运输至指定地点存放处理, 工艺流程见图4。
3.2 应用效果
车城油田污泥减量化装置投运后, 剩余污泥含水率由98.3%降至80.75%, 由公式:
式中:F1, F2——含水率, %;
V1——含水率为F1时的污泥体积, m3;
V2——含水率为F2时的污泥体积, m3。
得到剩余污泥体积量缩小至原体积的1/11, 剩余污泥减量效果显著, 年可节约污泥运输费用40余万元。剩余污泥含油量由脱水前的3.04%上升至16.99%, 滤液中悬浮物固体含量为10.2 mg/L, 含油量为2.3 mg/L, 达到回收进入水处理系统的条件。
4 结论
1) 叠螺式污泥脱水工艺运行稳定、自动化程度高、操作简单、运行成本低且工作环境无异味, 适用于油田污泥减量化处理。
2) 减量化处理后剩余污泥含有较高的含油量, 已被列入《国家危险废物目录》中的含油废物类[4], 不仅造成石油资源的浪费也会造成环境污染, 需进一步开展含油污泥的资源化利用研究。
摘要：为降低车城油田采出水生物处理中剩余污泥含水率, 缩小其体积, 开展了污泥减量化技术试验。通过装置选择分析, 筛选药剂种类, 优化药剂浓度等项目, 实施后, 污泥含水率由98.3%降至80.75%, 体积缩小至原体积的1/11, 年节约运输费用40余万元, 剩余污泥含油量由脱水前的3.04%上升至16.99%, 滤液中悬浮物固体含量10.2 mg/L, 含油量2.3 mg/L, 达到回收进系统的条件。
关键词：水处理,剩余污泥,含油污泥,脱水,污泥减量
参考文献
[1]宋宏强, 田峰.污泥沉降比在活性污泥法处理污水中的应用[J].油气田环境保护, 2010, 20 (4) :18-23.
[2]夏福军, 隋向楠, 马汉.含油污泥减量化处理技术探讨[J].油气田环境保护, 2013, 23 (3) :8-12.
[3]姜勇, 赵朝成, 赵东风.含油污泥特点及处理方法[J].油气田环境保护, 2005, 15 (4) :38-41.
[4]王志强, 邢奕, 洪晨, 等.油田含油污泥掺煤资源化试验研究[J].安全与环境学报, 2015, 15 (5) :287-291.
剩余污泥减量化 篇2
厌氧水解酸化-好氧氧化A1/A2/O工艺剩余污泥减量
在碱减量印染废水A1/A2/O生物处理系统,通过污泥回流、把剩余污泥回流到A1段,利用A段污泥的水解、酸化和O段微生物的好氧氧化作用可有效实现对回流剩余污泥的减量,同时O段好氧污泥的表观产率系数下降,系统产生的剩余污泥量减少.厌氧水解酸化-好氧氧化A1/A2/O工艺实现污泥减量由3段共同完成:A1段实现回流剩余污泥的“液化”和惰性化;A2段对系统污泥减量起到了强化作用;而O段微生物的合成作用在逐渐减弱.6个月连续运行的动态试验表明,在A1段的容积负荷(CODcr)为2.54kg・(m3・d)-1、水力停留时间为7.56h条件下,A1段利用水解酸化作用对回流剩余污泥的减量达到67.87%,系统O段好氧污泥的.表观产率系数也下降到试验初始时的45.5%.在A1/A2/O污泥减量系统中,各段污泥性状发生了变化,A1段污泥[MLVSS/MLSS]值从试验开始时的0.718 2下降到0.592 2,A2段污泥[MLVSS/MLSS]值从0.667 3下降到0.526 7,剩余污泥的减量是活性污泥逐渐惰性化过程,污泥的粒度分析也证明了这一点.
作 者：杨波 陈季华 奚旦立 沈佳璐 YANG Bo CHEN Ji-hua Xi Dan-li SHEN Jia-lu 作者单位：东华大学环境科学与工程学院,上海,51 刊 名：环境科学 ISTIC PKU英文刊名：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)：2006 27(3) 分类号：X791 关键词：厌氧水解酸化 好氧氧化 污泥减量 A1/A2/O生物处理系统 碱减量印染废水剩余污泥减量化 篇3
本研究通过在两组日处理水量15 L的活性污泥装置中进行间歇试验, 对微生物菌剂进行了筛选, 并考察了投加微生物菌剂对污水处理过程中剩余污泥减量的影响。该技术在污泥减量过程中无二次污染, 不需要改变污水处理厂原有处理设施、运行方式, 不消耗额外动力。
1 材料与方法
1.1 试验材料
试验所用活性污泥取自某污水厂生化系统好氧池, 污泥浓度4~6 g/L。
以污水厂二级生化进水作为试验用水, 水质基本情况见表1。
mg/L (p H除外)
1号微生物菌剂的主要菌种有枯草杆菌、解淀粉芽孢杆菌、地衣芽孢杆菌、纤维单孢菌属、双氮纤维菌、施氏假单孢菌、脱氮假单孢菌、沼泽红假单孢菌等。
2号微生物菌剂的主要菌种有光合菌、乳酸菌、放线菌、酵母菌、真菌等。
1.2 试验装置与工艺流程
生化试验工艺装置见图1。生化反应器 (5) 由圆柱形有机玻璃柱加工而成, 有效容积30 L。进水 (6) 直接由反应器顶部加入。距反应器底部一定高度设有出水口 (4) , 出水经出水口排放, 排水后反应器内剩余泥水容积为15 L。反应器底部设有排泥口 (3) , 剩余污泥经此排放。曝气器 (2) 由穿孔胶管连接而成, 压缩空气 (1) 经转子流量计 (8) 控制流量后再经曝气器释放到生化反应器。
1.3 试验方法
1) 微生物菌剂比选试验方法:采用两套生化系统, 其中一套投加1号微生物菌剂, 另一套投加2号微生物菌剂。1号为每月投加一次, 每次投加剂量为污水处理量的0.005%;2号为每天投加一次, 投加剂量为污水处理量的0.00 017%。两种微生物菌剂均在开启曝气的同时投加到反应器内。
2) 微生物菌剂浓度试验方法:采用两套生化系统, 其中1号装置投加微生物菌剂, 2号装置不投加微生物作为空白, 通过改变微生物菌剂投加量考察浓度对减量效果的影响。
上述试验方法中提及的生化系统为间歇运行方式, 在一个30 L的圆柱形反应器内进行。进水从反应器顶部一次性加入, 通过搅拌器搅拌, 与反应器内的回流污泥充分混合接触。达到设定搅拌时间后, 停止搅拌, 同时开启曝气阀, 空气从反应器底部进入。达到设定曝气时间后, 停止曝气, 取混合液分析污泥浓度, 静止60分钟, 取上清液分析COD, 并经出水口将上清液排放, 剩余15 L泥水混合液作为回流污泥。当污泥浓度超过5.5 g/L时, 通过反应器底部的排泥口排出一定体积的泥水混合液。
1.4 分析方法
2 试验结果与讨论
2.1 微生物菌剂比选试验结果及分析
对1号和2号两种微生物菌剂开展了比选试
从表3可以看出, 1号和2号微生物菌剂对系统的影响有很大差别。在进水条件和运行方式一致的条件下, 1号微生物菌剂使系统污泥总量减少25.44 g, 2号则减少5.52 g, 表明1号的减量效果优于2号。表4数据显示, 投加不同微生物菌剂后出水水质无明显差异。因此, 本试验选择1号微生物菌剂进行剩余污泥减量效果试验研究。
2.2 1号微生物菌剂浓度试验结果与分析
2.2.1 污泥减量效果对比分析
试验运行期间装置排泥量、污泥总量及变化量情况见表5。
表5表明:微生物菌剂投加量从0.08 m L/d增加到0.1 m L/d时, 污泥减量比例从17.86%增加到27.27%, 但投加量继续增加到0.125 m L/d时, 减量比例反而减少至18.75%。分析原因:在系统中菌剂对污泥总量的影响有两个方面, 一方面菌剂分泌的胞外酶分解死亡的微生物, 从而使污泥总量大幅较少;另一方面, 菌剂在利用水中有机物的同时自身不断繁殖, 从而又会增加污泥量, 因此当微生物菌剂投入过量时, 菌剂对污泥增量的贡献作用逐渐显现出来, 因此出现减量比例减少。所以最佳投加量为0.1 m L/d, 此时减量比例27.27%。
2.2.2 污水处理效果对比分析
试验期间各装置出水COD和NH3-N情况见表6。从表6可以看出:投加微生物菌剂的装置的出水水质与未投加的装置相比无明显差异, 这表明投加微生物菌剂对出水水质不会产生明显影响。
2.2.3生化系统影响对比分析
试验期间各装置出水SVI情况见表7。从表7可以看出:投加微生物菌剂的装置SVI与未投加的装置相比无明显差异, 这表明投加微生物菌剂对生化系统污泥性状不会产生明显影响。
3结论
1) 在污水处理过程中投加1号微生物菌剂可有效减少剩余污泥产量。对于日处理水量15 L的试验装置, 微生物菌剂日投加量0.1 m L, 污泥减量效果最理想, 减量比例可达27.27%。
2) 通过投加微生物菌剂, 利用微生物间复杂的生态关系, 从源头上进行剩余污泥减量, 在污泥减量过程中无二次污染, 不需要改变污水处理厂原有处理设施和运行方式, 不消耗额外动力, 对系统污泥性状及出水水质无明显影响。
参考文献
[1]赵庆良, 赵赫.剩余污泥减量化技术研究进展与发展趋势[J].给水排水, 2005, 31 (11) :106-111.
剩余污泥减量化 篇4
微波消解对剩余污泥活性影响的研究
摘要：以活性污泥为材料,连二亚硫酸钠为还原剂,丙酮为萃取剂,采用TTC-脱氢酶活性测定法测定污泥脱氢酶活性.通过在不同温度下对活性污泥进行微波消解,研究其脱氢酶活性变化以及微波消解对活性污泥中微生物的灭活效果,并探讨了脱氢酶活性与细菌总数的关系.作 者：赵连梅 池勇志 张春青 ZHAO Lian-mei CHI Yong-zhi ZHANG Chun-qing 作者单位：天津城市建设学院,环境与市政工程系,天津,300384 期 刊：实验室科学 Journal：LABORATORY SCIENCE 年，卷(期)：2010, 13(3) 分类号：X705 关键词：微波消解 剩余污泥 脱氢酶活性污泥减量化技术研究进展 篇5
本文对国内外污泥减量化技术的研究现状和最新研究进展进行了综合概述,并对污泥减量化技术进行了展望。
1 基于物理方法的污泥减量化技术
1.1 机械破碎技术
机械破碎法即利用机械压力所产生的能量将微生物细胞壁打破,使细胞内的物质释放出来,从而使污泥量得到削减。Strünkmann等[4]对球磨破碎和高压搅拌技术实现污泥减量的可应用性进行了比较研究,同时运行两组不同污泥龄的机械破碎法与膜生物法组合工艺,低污泥龄(20 d)的污泥产率(每单位COD中含有的总悬浮固体(TSS)质量,下同)为0.19 g/g,而高污泥龄(54 d)的组合工艺的污泥产率仅为0.06 g/g。从而得出在高污泥龄条件下机械破碎法与膜生物法组合工艺可显著减小污泥产率。但由于机械破碎法需要能耗较高,且能量利用率低,限制了其规模应用。
1.2 超声波技术
超声波技术通过交替的扩张和压缩作用使水体产生空化作用,由空化作用而引起的强大的水力剪切力对破解污泥微生物细胞有很好的效果,同时也可改善污泥水解速率缓慢的问题[5]。Mohammadi等[6]在中试规模的SBR中考察了超声波对污泥减量的影响。实验结果表明:增加超声波强度可以提高污泥减量效果;但当每千克VSS吸收的能量超过35 MJ时,进一步增加能量对污泥减量效果几乎没有影响。Liu等[7]在稳定的连续流系统中采用超声波处理剩余污泥,在声能密度为0.4 W/mL、超声时间为5 min、污泥回流比为1 ∶24时,剩余污泥体积减少90%以上,且出水水质稳定。超声波污泥减量技术对声能的利用效率低且能耗大,但若将该工艺与其他污泥处置工艺相结合,同时优化运行参数、提高超声效率,则其组合工艺在工程上的应用前景将会十分广阔。
2 基于化学方法的污泥减量化技术
2.1 氧化技术
2.1.1 臭氧氧化技术
臭氧污泥减量化技术是基于臭氧的强氧化性,使部分活性污泥被直接氧化成CO2和水等无机物,部分活性污泥溶解成可生物降解的有机物。Kamiya等[8]采用传统的好氧反应系统,在每克TSS的臭氧加入量为0.01 g的条件下,污泥量减少率可达50%;当每克TSS的臭氧加入量达0.02 g时,可以实现污泥零排放。Lee等[9]在低温下将活性污泥工艺和臭氧氧化工艺组合,进行中试实验,先按每千克SS 0.05 kg的加入量向剩余污泥中加入臭氧,进行破解,然后回流到生化反应器中,经过112 d的运行,其间无剩余污泥排放。在臭氧污泥减量过程中,污泥中的氮和磷因臭氧氧化作用而溶解在上清液中,并在系统中积累,导致出水中氮磷浓度升高。Kondo等[10]针对系统中营养物去除和磷积累问题进行了积极探索,并研制出集污泥减量与磷回收于一体的新型废水处理系统。该系统包括3个子系统:传统的A2/O除磷系统、污泥臭氧氧化接触反应器系统和磷吸附系统。
目前,国外虽已将臭氧氧化技术应用于二级废水生物处理系统的污泥减量,但存在的一系列问题还有待于进一步研究,如:臭氧氧化作用不具有选择性,也能与其他还原物质反应,使一些难降解有机物随水流出;对氮磷的去除效果不好;无污泥排放时,重金属会在污泥中积累等。
2.1.2 氯氧化技术
氯气也是一种十分活泼的氧化剂,其污泥减量的原理同臭氧氧化技术基本相同,均是利用其氧化性破解微生物细胞壁,释放出细胞质被微生物二次利用。Takdastan等[11]证明了氯气氧化污泥减量的可行性。采用两个SBR进行对比实验,经80 d的运行,实验结果表明:当每克MLSS的氯气加入量为15 mg时,污泥可减量48%;但出水中溶解性COD略有上升,投加氯气的反应器和未投加氯气的反应器的COD去除率分别为55%和95%。
从经济效益的角度考虑,氯氧化的运行成本低廉。但是在氯氧化过程中,氯气能够和污泥中的有机物反应生成三氯甲烷等毒性副产物。
2.1.3 Fenton试剂氧化技术
Fenton试剂是一种氧化能力极强的试剂,能破解微生物细胞壁,使细胞中的有机物质得以释放和溶解,破解后的污泥回流到生物反应系统中,被微生物二次利用,以达到污泥减量的目的。He等[12]采用MBR和Fenton试剂氧化技术组合工艺与单独的MBR工艺进行对比实验,把经Fenton试剂氧化破解后的剩余污泥的pH调至7.0,再回流到MBR中。经过60 d的运行,对照组MBR工艺的污泥产率(以MLSS计)为0.150 g/g;MBR和Fenton试剂氧化技术组合工艺的污泥产率(以MLSS计)仅为0.006 g/g,且MLVSS与MLSS的比值稳定在0.85,出水COD和TN去除率均优于对照组,证明Fenton试剂氧化技术有较好的污泥减量效果。影响Fenton试剂氧化性能的因素包括废水pH、反应温度和催化剂种类等多个方面。因此,该技术的广泛应用还有赖于对其污泥减量的影响因素进行更深入的研究。
2.2 解偶联技术
2.2.1 投加解偶联剂
大部分解偶联剂(如甲酚、2,6-二氯苯酚和对硝基苯酚等)为脂溶性小分子物质,其作用机理是通过与H+结合,减小细胞膜对H+的阻力,使H+跨过细胞膜,造成细胞膜两侧的质子梯度降低,不足以促使三磷酸腺苷(ATP)酶合成ATP,氧化过程中所产生的能量最终以热的形式被释放,从而降低了污泥产量。Ma等[13]在SBR活性污泥系统中,研究2,6-二氯苯酚解偶联剂与Cu2+协同作用下的污泥减量效果。当2,6-二氯苯酚加入量为20 mg/L、Cu2+加入量为1 mg/L时,系统连续运行30 d,污泥量减少率达75%,出水COD仅比投加解偶联剂实验前高7%,同时出水中2,6-二氯苯酚质量浓度仅为0.28 mg/L,Cu2+的去除率更达90%以上。Zheng等[14]研究了分别以2,4,5-三氯苯酚(TCP)和丙二酸(MA)作为解偶联剂对SBR系统污泥减量的影响。研究表明:当TCP加入量为2 mg/L时,可以实现污泥量减少率约47%,同时COD去除率和污泥的沉降性能不受影响;当MA加入量为10 mg/L时,可实现30%的污泥量减少率,但COD去除率减小,同时严重破坏了污泥的沉降性能。
投加解偶联剂无需改变原有工艺设备就可实现污泥减量,但大部分解偶联剂是生物异源物质且不易降解或对生物有毒害作用,会给水处理和环境带来新的污染。因此对解偶联剂的应用应持谨慎态度,同时应对解偶联污泥减量机理和对营养物质去除的影响做更加深入的研究。
2.2.2 控制溶解氧浓度解偶联
在高浓度溶解氧条件下,微生物氧化有机物的速率加快,ATP的产生量也随之增加。由于ATP合成酶在ATP浓度较高时会对ATP进行水解,可能会形成质子,从而发生解偶联代谢。Abbassi等[15]的实验表明污泥产率与有机负荷和氧浓度有关,从而建立了污泥絮体中底物去除率、氧利用效率和污泥产率之间的数学模型,其研究结果证明高溶解氧浓度可以减小污泥产率,从而使污泥减量。Zhang等[16]研究了压力作用下生物接触氧化过程中污泥减量的技术参数特征,表明高溶解氧浓度对污泥减量起了关键性作用。采用高浓度溶解氧解偶联技术无需对原有设备进行大规模改造,仅需增加曝气量,操作简便易行。但是要维持高浓度溶解氧就必须增加曝气量,势必要增加运行能耗和费用,从而增加运行成本,制约了其工业应用。
在低溶解氧条件下,也可取得一定的污泥减量效果。胡学斌等[17]着重研究了低溶解氧浓度对污泥减量的影响,研究表明在低溶解氧条件下投加低剂量TCP时,SBR系统实现污泥量减少率34.6%,并可同时获得良好的除磷脱氮效果。Peng等[18]在SBR系统中控制低溶解氧时,异养微生物可以利用硝酸盐作为电子受体,当系统中发生厌氧反硝化时,污泥产量明显减小,而且出水水质良好。虽然低溶解氧条件下污泥减量工艺运行成本低,但其机理尚不明确,有待深入研究。
2.2.3 好氧—沉淀—厌氧(OSA)工艺
在厌氧条件下,好氧微生物的分解代谢受到抑制,微生物本身没有足够的能量用于自身的生长,必须利用体内贮存的ATP作为能源维持正常的生理活动。因此,处于此阶段的微生物细胞在好氧阶段所贮存的ATP将被大量消耗,合成代谢因能量不足而受到抑制,细胞自身的合成不能够进行,导致形成分解代谢与合成代谢的解偶联,从而使污泥产率降低。基于此理论而形成的OSA工艺可以实现污泥减量的目的。Sun等[19]研究了OSA工艺中污泥在厌氧和好氧段之间的交替次数对污泥减量的影响。当污泥在厌氧和好氧段每天交替1次时,污泥量减少率达52.8%;当每天交替4次时,可实现污泥量减少率77.4%。实验证明污泥在厌氧和好氧段的每天交替次数对OSA工艺的污泥减量至关重要。
OSA工艺的污泥产率低且沉降性能好,适宜于处理高浓度有机废水且对磷的去除效果好;但OSA工艺的HRT较长,在进水有机物浓度较低的情况下,对氮等营养物质的去除效果不好。未来应在缩短OSA工艺的HRT和提高其出水水质等方面进行深入研究,以期发挥其最大优势。
3 基于生物方法的污泥减量化技术
3.1 生物捕食
3.1.1 接种微生物
从生态学角度考虑,能量在食物链中由低营养级向高营养级传递时发生损失,且能量损失总量越大,生物产生量越小。基于此理论,延长食物链和强化食物链中的生物捕食作用均可以达到污泥减量的目的。Huang等[20]将传统活性污泥系统与接种了蟺蚓的再生污泥反应系统组合,通过再生污泥反应系统中的蟺蚓捕食作用实现污泥减量。其污泥减量效率为每天每毫克蟺蚓减少0.18 mg VSS,最高可达每天每毫克蟺蚓减少0.81 mg VSS。蟺蚓的存在对COD和NH+4-N去除率没有影响,有助于污泥沉降性能的提高,TP去除率减小5%左右。Song等[21]对红斑瓢体虫的密度和生长速率对污泥减量效果的影响进行了一系列实验,结果表明:红斑瓢体虫的生长速率与经超声杀菌溶胞后污泥中的可利用挥发性有机物(AVSS)成正比,当AVSS质量浓度大于3 000 mg/L时,红斑瓢体虫的密度达到最大;当红斑瓢体虫的密度为315条/mL时,污泥减量的速率达最大,为445 mg/(L·d)。
3.1.2 两段式生物相分离技术
两段式生物相分离技术即第一段为分散细菌培养阶段,在无污泥停留的情况下,保持细菌快速分散生长而不形成菌胶团,并对废水中的有机物进行高速降解;第二段为生物捕食阶段,主要为原、后生动物提供良好的生长条件,维持一定的原、后生动物数量,对污泥中的微生物进行捕食、减量。Feng等[22]对三相流化床生物反应器(TFB)和污泥减量固定床生物反应器(SFB)两段式反应器进行研究。废水经过第一段TFB时碳和氮化合物被去除,产生的剩余污泥和有机碳剩余物流入第二段SFB,通过微型动物的捕食进行进一步的降解。通过470 d的连续运行,COD去除率可达95%,TN去除率约为25%~55%,SS由TFB流出时的160 mg/L降为SFB流出时的28 mg/L,污泥减量效果良好。由于两段式生物相分离法的第一段HRT较长,大大增加了反应器容积、投资和运行成本。因此,两段式生物相分离技术还需对各项运行参数进行进一步优化。
3.2 膜生物技术
膜生物技术是指将污泥截留在膜反应器内,以延长污泥泥龄,加强微生物的分解和代谢作用,使污泥得到降解,从而实现污泥减量。Rosenberger等[23]对MBR进行了3年的中试规模研究,在整个运行期间实现了污泥零排放。虽然膜生物法很好地实现了污泥减量,甚至实现了污泥零排放,但是对氮和磷等营养物的去除率不高。为解决这一问题,目前多将膜生物法与其他工艺进行组合。Banu等[24]对A2/O-MBR组合工艺对污泥减量和除磷的效果进行了研究,结果表明该组合工艺在实现污泥减量的同时,磷去除率高达74%~82%。但由于MBR易发生污堵而使膜通量减小,影响膜的使用且导致费用上升,这极大地限制了该技术的大规模应用,所以如何控制膜污染将会是未来研究的重点。
4 展望
剩余污泥机械脱水技术研究进展 篇6
在水处理技术不断发展的过程中, 伴生出许多二次污染问题, 剩余污泥就是其中主要问题之一。
传统污泥处理工艺如填埋法、污泥消化、土壤改良[1]等, 因污泥中含水率过高, 不能高效利用污泥, 造成了能源的浪费。目前, 污泥处理的一个主要问题是污泥含水率过高, 其热值大部分都消耗在蒸发水分上, 甚至需要额外能源用于焚烧, 因此污泥脱水成为了污泥处理的主要技术问题之一。
污泥脱水方法可分为自然干化和机械脱水两大类。自然干化设施常见的有干化床和干化塘, 机械脱水常见的有真空脱水、压滤脱水、离心脱水、造粒脱水等多种方式。机械脱水因其脱水效果好、效率高、处理量大等优点而得到越来越广泛的应用。
1 真空脱水
真空脱水主要是利用低真空下水沸点降低的机理设计的, 在文献[2]中详细介绍了真空脱水的原理。
真空过滤机是一种利用真空脱水原理的固液分离设备。以ZPG型盘式真空过滤机为例 (见图1) , 过滤盘由调速电机通过减速器及开式齿轮传动来驱动过滤盘, 在装满料浆的槽体中以一定的转速转动。真空泵作用于过滤圆盘的某一滤扇处。在过滤吸附区, 过滤介质两侧形成压力差, 使固体物料吸附在滤布上形成滤饼, 而滤液则经滤液管及分配头排出。当这一滤扇从料浆液位中脱离而进入脱水区后, 真空的抽吸力使得滤饼中的水不断与滤饼分离, 进一步从滤液管及分配头排出, 滤饼得以干燥。在卸料区滤饼自滤盘上卸下, 落入排料槽, 由集料皮带运走。整个作业过程连续不断地重复进行[3]。
通常真空脱水都需要对所处理的污泥进行不同的前期处理。胡晓峰[4]通过室内试验、半工业性试验及生产实践, 对锰铁高炉洗煤气含氰污泥进行了混凝沉淀、泥浆浓缩、滤饼真空脱水等研究和探讨。南素芳[5]研究了无机混凝剂对消化污泥、活性污泥、腐殖污泥的调理效果。
随着真空脱水的发展, 对于污泥的干燥特性及干燥设备的研究更加深入。陈茗、李爱民[6利用自制的小型实验台对真空状态下污泥的干燥特性进行了实验研究, 表明污泥真空干燥与水果干燥过程不同, 污泥真空干燥过程中没有恒速干燥期。张进锋、张新[7提出了真空带式压榨脱水机的过滤机理及过滤分离原理, 然后对真空带式压榨脱水机的总体结构进行了分析, 介绍了真空带式脱水机的工作原理和结构形式的选择, 最后简要阐述了真空带式压榨脱水机的跑偏问题, 提出跑偏的解决措施和直接原因分析。
但是真空过滤脱水目前应用较少, 使用的机械称为真空过滤机, 可用于经预处理后的初次沉淀污泥、化学污泥及消化污泥等的脱水。真空过滤机脱水的特点是能够连续生产, 运行稳定, 工序较复杂, 运行费用较高。但是真空过滤成本较高, 很少单独使用, 多与其他脱水技术混合应用。
2 压滤脱水
压滤机主要是靠压力将污泥中的水分挤压出去, 包括板框式压滤机、厢式压滤机、旋转压滤机、压榨脱水机、罐式压滤机等。
近年来, 旋转挤压式污泥脱水机越来越受到关注, 加拿大法尼亚滚压式污泥脱水机在上海龙华污水厂进行了各种污泥处理的混合试验, 并通过建设部给水排水设备产品质量监督检验中心和上海市城市排水检测站的检测[8]。同济大学李平元[9]等指出其工作原理为:湿态污泥及混凝剂分别由污泥泵和加药泵打入装有搅拌器的混凝混合槽内, 絮凝后污泥进入滚压脱水机的污泥通道。通道两旁各有一片圆形的钻有小孔的不锈钢栅格, 栅格转动时把污泥带进脱水机内。滚压机圆形脱水道的前半部分0~180℃是过滤区, 污泥中的水分从两旁栅格的出水孔中挤出, 并由污水槽排出。污泥经过过滤区后, 承受的压力越来越大, 使更多水分被挤出。栅格再利用摩擦力把污泥输送到出口闸门 (挤压区) , 污泥最终被挤压成为泥饼 (见图2) 。李元平等采用加拿大法尼亚公司生产的1-900/0750A型滚压式污泥脱水机进行了生产性脱水试验, 证明该脱水机适用于城市污水厂混合污泥的脱水, 并具有浓缩脱水一体化的功能。
随着污泥浓缩脱水技术的发展, 针对不同类污泥的脱水问题又有了更深入的研究。针对含有特种物质的污泥压缩方式也开发出了新的压缩方法。黄自力[10]等针对含锌废水采用此种絮凝磁分离 (BFMS) 方法对模拟某锌盐制造企业的排放废水进行处理, 研究了废水p H值对Zn去除效果的影响、絮凝剂聚丙烯酰胺 (PAM) 和磁种 (Fe3O4) 对氢氧化锌沉淀物沉降性能的影响以及外加磁场对氢氧化锌絮凝体沉降性能的影响。韩虹[11]等通过将磁粉引入絮体使之磁化并在自行研制的高梯度磁分离装置中实现磁混凝与磁分离的协同作用进行压缩脱水。
板框压滤机的构造较简单, 过滤推动力大, 适用于各种污泥, 但不能连续运行。滚压脱水采用带式压滤机是把压力施加在滤布上, 用滤布的压力和张力使污泥脱水, 不需要真空或加压设备, 动力消耗少, 可连续生产。这种脱水方法已广泛应用。但这种脱水方法运行费用较高, 还需要酰胺絮凝才能使用, 这就增加了污泥的处理费用。范德顺[12]指出旋转挤压式污泥脱水机具有结构简单、高脱水性能、结构紧凑、密闭构造、维修管理容易等优点, 可用于污水处理, 也可用于食品工业和医药工业的固液分离, 有广泛的用途和发展前景。
3 离心脱水
离心就是利用离心机转子高速旋转产生的强大离心力, 加快液体中颗粒的沉降速度, 把样品中不同沉降系数和浮力密度的物质分离开。离心脱水机就是是利用机械旋转产生的离心力将液态转化固态, 液态转化液态, 液态转化液态再转化固态等非均质混合物分离成固体和液体组分或轻相和重相组分的一种机械设备。离心过滤机分为卧式和立式。
以VMI400型卧式振动离心机为例 (见图3) , 电机启动后皮带轮带动主轴旋转, 筛篮也随主轴旋转, 物料从入料管进入筛篮底部, 物料中的水在离心力作用下, 透过料层和筛缝, 甩向机壳四周, 最后从离心液口排出, 筛篮内的物料受离心力作用紧贴筛面, 在振动电机振动力作用下, 料层均匀地向筛篮大端移动, 脱水后的物料从筛篮大端甩出, 经排料口排出[13]。
离心脱水首先使用是在选矿上。王立龙[14]介绍了LWZ1400×2000型离心脱水机的工作原理、结构特点和技术参数。同时指出望峰岗选煤厂应用该离心脱水机回收粗煤泥, 缓解了煤泥水系统压力, 提高了混煤产率, 取得了良好的经济效益。
针对不同场合产生污泥所使用的离心污泥脱水机也进行了研究。徐伟中[15]针对钢铁行业污泥的特点对离心式污泥脱水机进行了改进, 使其更适合钢铁行业中污泥的脱水工艺。
离心脱水中脱水的推动力是离心力, 推动的对象是固相, 离心力的大小可控制, 比重力大几百倍甚至几万倍, 因此脱水的效果也比浓缩好。离心机可连续操作, 工作场所卫生条件好, 占地面积小。同时, 离心脱水机结构紧凑, 体积小, 分离效率高, 处理量大, 滤饼水分低, 附属设备少。大型离心脱水机内部磨损较快, 而且耗电量大, 噪声大。离心脱水进泥含水率要求一般为95%~99.5%, 出泥含水率一般为75%~80%[16]。目前, 离心脱水机在处理厂使用比例逐渐增大。
4 造粒脱水
水中造粒脱水机是近年来发展的一种新设备, 就是利用悬浮颗粒的混凝倾向, 向污泥中投入少量的电解质后, 使憎水性胶体颗粒电荷中和, 或使亲水性胶体颗粒稳定的水合度减小以及同时出现的其它因素 (如高分子化合物的交联吸附作用) 来使之混凝。
絮凝造粒脱水装置工艺流程图如图4所示。该装置由絮凝造粒脱水机及投泥浆、投药液系统组成。经斜板沉降器增稠的污水—泥浆, 依靠液位之静压直接打入脱水机, 由调节阀控制入机之流量。药液由药液罐稀释溶解后打入高位槽, 经转子流量计计量后与泥浆棍合流入机内。主机转速由电磁调速异步电机驱动行星摆线针轮减速机, 再配一级链轮和齿轮传动实现减速、调速。经脱水机分离出之清液入分离液贮罐后, 循环回用或排放。泥饼则排入小车运走做肥料[17]。
蒋素英[18]等指出包括以下步骤:首先用碱性试剂将待处理污泥的p H调节至8~10。如污泥为含水率85%以上的污泥, 则加入阴离子高分子絮凝剂;如污泥为含水率85%以下的污泥, 则加入分散剂, 搅拌均匀, 快速形成大的絮凝体。将大絮凝体机械破碎成小絮凝体, 排出颗粒中包裹的水分;在小絮凝体中再加入阴离子高分子絮凝剂, 快速形成大的絮凝体;絮凝体中加入无机絮凝剂使其疏水化;将上述经化学药剂改性处理的污泥移送脱水机中机械脱水。
芮延年、闻邦椿[19]得到了活性污泥等料浆絮凝造粒过程最佳絮凝剂用量及操作条件, 并设计了低速螺旋絮凝造粒脱水强化装置, 同对还推得了该装置分离效率的关联式。芮延年、陈长琦[20]针对造粒脱水技术进行了深入的研究, 尤其是絮凝剂的量对造粒脱水的影响。通过对活性污泥等料浆的强化絮凝造粒过程的试验研究, 得到了该过程最佳絮凝剂用量及操作条件。
与此同时, 造粒的装置也在不断地发展。马德刚, 赵娴[21]设计了一种环状电场与压力协同作用的污泥脱水造粒装置。柳建国、柳思佳[22]设计了一种生物污泥加工设备。特别是蒋斌、侯澄友[23]设计了一种生物有机肥造粒机的真空脱水装置 (见图5) , 该装置由真空室、真空罐、脱水罐、真空泵通过气管顺序连接组成, 真空室一端与造粒机的双轴搅拌挤压机连接, 另一端与螺旋挤压机连接。其能在生物有机肥造粒前, 利用真空负压将肥料中的水分抽走, 使肥料适合造粒。工作时, 当双轴搅拌挤压机将肥料送至真空室后, 真空泵将真空室、真空罐、脱水罐造成负压, 肥料中的水分在负压下蒸发, 经真空罐送至脱水罐, 肥料脱去大部分水分, 达到造粒的水分含量要求。
造粒机构造简单, 不易磨损, 电耗少, 维修容易。泥丸的含水率一般在70%左右。其脱水工艺, 固液分离速度快;絮凝体密实、强度大、颗粒剥离性好;疏水性优、易形成自然拱架结构、透水速度快。但是造粒一般都只是脱水中的一部, 因此一般造粒脱水都要结合其他脱水方式进行。
5 结语
几种污泥机械脱水技术的比较如表1所示。
污泥脱水设备各具特点, 各种设备适用于不同的场合。污水处理厂由于占地面积大, 地理位置较偏僻, 有大量水可以回用, 可以考虑选用带式脱水机或者离心式脱水机, 但是二者运行费用都较高。近年来发展起来的旋转挤压式污泥脱水机, 占地面积小, 同样可以连续运行, 未来的应用会更适宜污水处理厂。
污泥减量化技术及其研究进展 篇7
1 原位污泥减量技术
近年来,国内外学者从不同角度对污泥原位减量技术进行了研究,主要有代谢解偶联、细胞溶解、生物捕食等减量技术。
1.1 基于代谢解偶联的污泥减量技术
通常,微生物的分解和合成代谢是通过ATP的分解和转化而联系在一起的,即底物分解所产生的能量将部分用于微生物体合成。但在某些特殊情况下,底物氧化所产生的能量并没有用于ATP的合成,而是通过其他途径释放,这使得微生物的分解代谢与合成代谢不再偶联在一起。此时,ATP在分解代谢中的产生速率大于其在合成代谢中的消耗速率,微生物自身合成速度减慢,表观产率系数降低,从而减少了生物体的产生量,污泥产量降低。
基于目前对代谢解偶联的研究,主要可以通过以下方式实现解偶联污泥减量。(1)投加影响ATP合成的物质,如解偶联剂;(2)提供过剩的能量,引起能量消耗,如提供高S0/X0(底物浓度/污泥浓度)的条件。研究表明,采用代谢解偶联技术可以削减80%的剩余污泥量[3]。代谢解偶联技术具有操作工艺简单,成本较低,不需添加额外设备,污泥减量效果较好等优点。但是也存在一些缺限,如解偶联剂会使系统中的微生物生态结构发生改变,进而导致污泥膨胀性能和沉降性能的改变。
1.2 基于隐性生长的污泥减量技术
隐性生长是指细菌利用衰亡微生物细胞溶解所产生的二次基质进行生长。它包括细胞溶解和二次基质被微生物利用两步,其中细胞溶解为控制步骤。因此,可通过各种溶胞技术强化微生物的隐性生长以达到污泥减量的目的。
通常的溶胞技术包括各种物理、化学、生物作用及三者的相互结合。物理作用包括超声波处理和加热、加压等;化学作用包括臭氧氧化溶胞技术和酸、碱作用等;生物溶胞主要是指投加抗菌素及酶制剂。近年来,以臭氧氧化为代表的高级氧化和超声波溶胞技术受到很多学者的关注。金瑞洪等[4]利用SBR和污泥臭氧化及回流装置组成污水处理系统,当臭氧投加量为0.05 gO3/gSS且污泥回流量为0.4 L/(L·d)时,污泥表观产率可接近零,且系统对COD的去除率、污泥沉降性能未发生明显变化。
溶胞技术具有以下优点:污泥中的基质可以被充分利用,利于高有机含量的污泥被生物再次利用;可充分利用曝气池中的溶解氧;操作简单易行,只需要在回流过程中加入溶胞处理装置。近年来溶胞技术成为污水处理领域研究的热点,但溶胞技术减量法对能量、药剂的需求大,对设备的要求高,从而使运行费用增大,制约了其在工业上的大范围应用。
1.3 基于生物捕食的污泥减量技术
根据生态学理论,物质和能量在食物链传递过程中是逐渐递减的。因此,理论上通过延长食物链或强化微型动物的捕食作用能够达到污泥减量的目的。生物捕食是利用位于食物链高端的微型动物(原生动物和后生动物)对细菌进行捕食,使污泥量减少。
目前,利用微型动物捕食减量的主要是通过对传统活性污泥法加以改进,创造适合原生动物和后生动物生长的环境来实现的,研究主要通过在原有的污水处理系统中接种微型原生动物、后生动物来实现的。一般选择活性污泥中可观察到的最大后生动物“蠕虫”作为接种微型动物,比较常见的蠕虫有颤蚓、红斑瓢体虫、仙女虫等。梁鹏等[5]对厌氧消化、好氧消化和颤蚓摄食的污泥减量效果的研究表明,颤蚓摄食可以在短时间内破坏污泥中细菌的细胞膜,对污泥的比减量速率最大。将颤蚓摄食与厌氧消化结合起来对污泥进行减量,可以在2天左右使污泥减量比例提高到30%。
当然,利用微型动物捕食进行污泥减量同样也面临一些问题,如Lee等[6]发现,微型动物的存在会使工艺出水氮、磷浓度均有所增加,在污水处理厂运行中存在出水水质超标的隐患。
2 后置污泥减量技术
2.1 污泥焚烧
污泥焚烧是利用污泥有机成分高、具有一定热值的特点来处置污泥,它能使有机物全部碳化,杀死病原体,可以迅速和最大限度地使污泥减量化,同时降低污泥后续处理的难度和成本。污泥焚烧一般可采用直接干化焚烧和工业窑炉协同焚烧两种方式。
污泥焚烧愈来愈受到世界各国的青睐,日本、美国和欧盟各国都非常重视流化床干化焚烧技术的研究。但是污泥焚烧技术的不足也是显而易见的,投资和运行费用高,技术集成度较高,在焚烧过程中产生飞灰、烟气,特别是在不充分燃烧的过程中会产生二恶英等有害气体,因此,污泥焚烧技术在我国起步较晚,但随着我国在污泥焚烧理论和设备方面的研究逐步加深以及国外污泥焚烧技术的引进,近年来我国污泥焚烧实际工程也有相关报道。如2004年建成的上海市石洞口污水处理厂污泥焚烧系统是国内首次采用的污泥干化焚烧工艺,该项目建设投资0.8亿,采用德国进口的流化床干化系统和国产鼓泡流化床焚烧系统处置工艺,脱水污泥经干化后进入焚烧炉焚烧,焚烧产生的烟气经冷却和布袋除尘净化后排入大气。设计最大处理规模为每天处理含水率70%的脱水污泥213 t,处理成本250~300元/t。
另一方面,为节约建设投资和处理成本,近年来出现将污泥投加到工业窑炉(水泥回转窑或电厂燃煤锅炉)的协同焚烧方式,不需要专门污泥焚烧炉及相应除尘系统,将污泥焚烧产生的热能用于污泥前期的预干化,大大节约处理成本。如卢志等[7]对浙江富阳污水处理厂剩余污泥在热电厂焚烧的可行性进行研究表明,剩余污泥可全部运到相邻的热电厂与煤混合焚烧,每台流化床锅炉实际污泥投加量为3.5 t/h,实现污泥无害化、减量化的有效处置。
2.2 污泥厌氧消化
污泥厌氧消化主要是通过厌氧微生物使污泥中的有机物分解并趋于稳定,最终生成以甲烷(CH4)为主的沼气(热值为20~25 MJ/m3 ),作为燃料或者动力资源使用,可实现减量化、稳定化和资源化的目的。目前欧美国家主要推行以强化厌氧消化、增加CH4气体产量为主体的污泥处理(减量)技术,如美国16000座污水处理厂,年产污泥3500万t,650座集中厌氧消化设施处理了58%的污泥,欧美各国多数污水处理厂都建有污泥消化池[1]。
污泥厌氧消化按照消化温度不同可以分为:中温消化(30~38 ℃)和高温消化(50~57 ℃),工艺水力停留时间较长,一般为20~30天。近年污泥厌氧消化技术发展迅速,针对提高污泥稳定化程度、缩短停留时间的各种新技术也不断出现。机械破碎、超声波、碱处理、热水解、臭氧处理等溶胞技术作为厌氧消化的预处理技术,大大缩短了停留时间,使后续厌氧消化污泥减量效率得到提高。魏海娟等[8]对上海市白龙港污水处理厂混合污泥(化学强化一级处理污泥和剩余污泥按1︰1 混合)进行厌氧消化的研究表明,在消化温度保持在35 ℃、采用机械搅拌的条件下,经16天培养,系统稳定运行后有机物降解率为33.5%~70.1%,平均产气率为0.807 m3/kgVSS。
厌氧消化技术能够有效减少污泥体积、稳定污泥性质、提高污泥的卫生质量和脱水效果,能产生清洁能源CH4气体,厌氧消化后的污泥泥质能够达到限制性农用、园林绿化、土壤改良的标准,可以说,采用厌氧消化+土地利用的方式是污泥处理处置一个较好的选择。
3 结论与展望
(1)通过微生物的代谢解偶联、隐性生长、微型动物捕食实现污泥减量是污水厂降低运行成本、解决污泥处置难题的重要方向,但相关技术在具体应用中还存在着一些亟待解决的问题。
(2)污泥焚烧、厌氧消化是实现污泥无害化、减量化的有效途径,特别是厌氧消化后进行土地利用的处置方式还能输出清洁能源甲烷气,而且没有机会成本,可以考虑作为污泥处理处置的主要技术路线。
(3)污泥的产生是多种复杂过程综合作用的结果,各种技术途径各有其优缺点,综合考虑这些技术方法以及其相互作用,多种手段的联合处理可能是最适宜的。当然,污泥处理与处置仍是一个世界性的难题,污泥减量化的研究还需要从原理、技术等方面进行全面、系统的研究和比较,并结合污水厂污泥的具体理化特征选择适当的减量化技术。
摘要：从现阶段国内外污泥处理与处置在环境和经济方面存在的问题出发,阐明了研究污泥减量化技术的紧迫性。重点介绍了代谢解偶联、溶胞-隐性生长、生物捕食等原位污泥减量化技术,以及焚烧、厌氧消化等后置污泥减量化技术的原理和特点,并指出了这几种技术的研究发展方向和应用前景。
关键词：剩余污泥,处理与处置,减量化
参考文献
[1]王洪臣.中国污泥处理处置技术路线的初步分析[J].水工业市场,2010(7):14.
[2]Spingosa L.Sludge minimization.A fundamental part of wastewater man-agement.Water 21,2007,7(6):26-27.
[3]Strand S E,Harem G N,Stensel H D.Activated sludge yield ReductionUsing Chemical uncouplers.J.Water Environ.Res.,1999,71:454-458.
[4]金瑞洪,NG Wun Jern.臭氧应用于SBR剩余污泥减量的研究[J].西安建筑科技大学学报:自然科学版,2004,36(2):239-243.
[5]梁鹏,黄霞,钱易,等.3种生物处理方式对污泥减量效果的比较及优化[J].环境科学,2006,27(11):2339-2343.
[6]LEE N M,WELANDER T.Use of protozoa and metazoa for decreasingsludge production in aerobic wastewater treatment[J].Biotechnol Lett,1996,18(4):429-434.
[7]卢志,Matthias Auksutat,李志强.富阳八一污水厂污泥在热电厂焚烧的可行性分析[J].中国给水排水,2007,23(14):44-47.
剩余污泥减量化 篇8
传统工艺合成的高分子塑料来自于石油化工产品,因此加速了对环境不可再生资源的损耗,又由于其难降解性,同时对自然环境造成了严重的“白色污染”[1]。活性污泥法作为城镇污水二级处理工艺会产生大量的剩余污泥,其中含有的丰富有机质,经过适当的技术处理逐步被转化为有用的资源而加以循环利用,其中利用城市污水处理厂剩余污泥合成可完全生物降解塑料———聚羟基链烷酸酯(Poly-hydroxyalkanoates,PHAs)的相关工艺近年来正逐步完善,从环境保护角度上,同时解决了不可再生资源的损耗、白色污染和剩余污泥处理等诸多问题。
可通过优化活性污泥体系运行的工艺参数有效地控制混合菌种胞内PHAs的积累量和结构组成,实际的操作中,可以分别从碳源类型、碳氮比(C/N)和酸碱度(pH值)等方面考虑最优化设计。乙酸和丙酸为污水处理过程中最主要的挥发性脂肪酸物质[2],乙酸为碳源时,合成的PHAs含量最高。泰国科学家Kasemsap等[3]当pH值在6~8时,提高pH值可显著提高厌氧初期20min内PHAs合成量(pH值分别为6、8时,厌氧初期20min内PHAs合成量分别为27%和39%)。限制氮磷有助于活性污泥中的混合菌群合成PHAs,当C∶N为125时,活性污泥中PHA的合成量达到细胞干重的59%;当C∶P为750时,活性污泥积累的最大PHAs含量占细胞干重的37%,说明限氮和限磷两种方式对活性污泥合成PHAs均有很大影响,且限氮方式更有效[4]。
本文在单一碳源(乙酸钠)驯化污泥使其富集PHAs合成菌的基础上,取SBR中剩余污泥进行批次试验,研究不同的碳源类型对PHAs合成产率、单体(PHB、PHV)组成的影响,找到能使PHAs和PHAs单体产率最大的碳源类型,调控酸碱度pH值、碳氮比,获得使PHAs合成量较多的优化工艺参数,并分析3种因素影响PHAs合成的机理。
2 材料与方法
2.1 试验装置及运行方式
试验采用序批式反应器SBR来选择和富集具有PHAs储存能力的活性污泥微生物,接种污泥是北京市高碑店污水处理厂的回流污泥。SBR反应器有效容积10L,采用人工进水和排水。每周期进水2L,排水比为1∶5;采用瞬时进水及先缺氧后好氧模式运行SBR反应器,每周期运行时间为6h,包括搅拌1h,曝气4h,沉淀以及排水和闲置时间1h;缺氧阶段采用电动搅拌机搅拌活性污泥处于悬浮状态,好氧阶段采用鼓风泵曝气,以粘砂块作为微孔曝气头。反应过程中,不控制pH值的变化[5]。
采用六联搅拌器进行平行批次试验,操作方式为一次性投加底物,SBR的剩余污泥作为种泥接种到批次反应器中,反应时间为3h。反应器采用体积为1L的烧杯,加入主反应器污泥500mL与100mL配水,置于搅拌器的平台上,为了防止搅拌器破损,试验时注意不要让搅拌刀片碰到烧杯。六联搅拌器平均转速控制在110r/min左右以确保活性污泥处于悬浮状态,温度保持在室温,与活性污泥培养阶段一致。
2.2 试验废水
主反应器中驯化污泥采用人工配制的模拟废水,以乙酸钠为单一碳源。营养液的成分[6]包括:无水乙酸钠384.38mg/L(COD300mg/L)、NH4Cl 114.6mg/L(NH+4-N30mg/L)、KH2PO443.87mg/L(PO3-4-P10mg/L)、CaCl211.10mg/L、MgSO4·7H2O 91.20mg/L。每升模拟合成废水加入1mL微量元素,以满足微生物生长过程中对微量元素的需求,成分为:EDTA 10g/L,ZnSO4·7H2O 0.12g/L,Na2MoO4·2H2O 0.06g/L,MnCl2·4H2O 0.12 g/L,KI 0.18g/L,CuSO4·5H2O 0.03g/L,H3BO30.15g/L,FeCl3·6H2O 1.5g/L,COCl2·6H2O 0.15g/L,试验中营养液的添加量会随着活性污泥的生长状态不断变化以满足微生物生长过程对各个营养物质的需要。
批次平行试验中,最佳碳源类型的小试试验采用9种不同的废水,碳源分别采用乙酸、丙酸、丁酸、乙酸/丙酸=1∶1、乙酸/丙酸=1∶2、乙酸/丙酸=2∶1、丙酸∶丁酸=1∶1、丙酸∶丁酸=1∶2、丙酸∶丁酸=2∶1,其它成分与驯化模拟废水一致。
碳氮比小试试验中采用乙酸钠、氯化铵配制的不同比例的3种废水,分别为C/N=20,C/N=100,C/N=500,其它成分与驯化模拟废水一致。
酸碱度小试试验中,通过加入酸液和碱液,分别控制反应器中pH=5、pH=7、pH=9,采用驯化模拟废水。
2.3 检测指标及分析方法
检测指标包括污泥浓度(mixed liquor suspended solids,mLSS),污泥体积指数(sludge volume index,SVI),化学需氧量(chemical oxygen demand,COD),氨态氮(NH4+-N),磷酸盐(PO43--P),PHAs(包括PHB和PHV)。mLSS采用滤纸重量法;采用污泥体积指数测定法确定SVI;COD、磷酸盐和氨态氮分别采用COD快速测定仪,氯化亚锡还原分光光度法和靛酚兰比色法进行测定。
PHAs的测定采用气相色谱仪(GC)[7]。标样为Poly(3HB-co-3HV),HV含量5wt.%,HB含量95wt.%(sigma,cat NO.81329,403105美国西格玛公司)。从反应器中取15mL混合液离心后去除上清液,所得泥饼在0.1mbar,-56℃条件下冷冻干燥24h后称重,冻干的污泥放入有胶塞并配有螺旋扣的塑料帽的耐热玻璃管中,加入2mL氯仿和2mL酸化甲醇(1g/L的苯甲酸、3%的硫酸,用色谱纯级甲醇定容至1L),紧紧密封盖子后置于烘箱中105℃消解6h,冷却至室温后加入1mL蒸馏水剧烈震荡以取出氯仿相中的残渣,静置等液面明显分层后用移液器取出下层氯仿相1μL进气相色谱仪分析(色谱仪Techcomp GC7890II,色谱柱DB-1,30×0.32mm×0.25μm,FID检测器,温度250℃,进样口温200℃,分流比25∶1,压力10.33psi)。
3 试验结果与讨论
3.1 利用不同碳源贮存PHAs的特征
采用浓度为0.5mg/L的乙酸、丙酸、丁酸各0.1mL作为单一有机酸对主反应器中的剩余污泥底物贮存小试,总反应时间为3h,对其间不同时间点的底物贮存进行分析,结果表明不同碳源条件下PHAs含量均随着时间的延长而增长,在180min时3种碳源条件下累积PHAs量最多(表1)。
mg
其中以乙酸为唯一碳源时单位质量干污泥获得了最高的PHAs合成量,达到了0.234mg/mg,其中PHB的产率为0.225mg/mg,占96%,这与Oehmen等和Beccari等[8,9]的结论一致。吸收其他两种碳源的活性污泥合成的PHAs含量一直处于较低水平。挥发性有机酸(VFAs)作碳源,含奇数碳原子的有机酸(如丙酸、戊酸)会转化成丙酰-CoA,丙酰-CoA和乙酰-CoA缩合成PHV单体;同样,含偶数碳原子的有机酸(如乙酸、丁酸)会转化成PHB单体[10]。丙酸作为碳源时,PHV合成量高于乙酸和丁酸,这是因为丙酸为奇数碳骨架,更利于合成PHV为主的共聚物。
当乙酸作为单底物时更容易被活性污泥吸收并相应地合成聚合物。研究3种碳源之间PHB、PHV和PHAs产率的关系,PHB和PHAs的产率趋势相似,PHB在活性污泥合成的PHAs中占主要成分。
混合碳源的组成和浓度对PHAs的单体组成影响显著[11,12]。采用乙酸∶丙酸=1∶1(0.05mL∶0.05mL)、乙酸∶丙酸=1∶2(0.035mL∶0.065mL)、乙酸∶丙酸=2∶1(0.065mL∶0.035mL,以下同)、丙酸∶丁酸=1∶1、丙酸∶丁酸=1∶2、丙酸∶丁酸=2∶1等两两混合有机酸作为碳源进行PHAs合成批次实验(表2)。
mg/mg
之所以只做乙酸-丙酸和丁酸-丙酸,而不做乙酸-丁酸的原因是乙酸和丁酸具有偶数碳骨架,主要形成PHB,而丙酸具有奇数碳骨架,主要形成PHV。希望得到的PHAs的成分是PHB和PHV,为了更好地研究活性污泥储存PHAs这一实验,配制两两混合有机酸为碳源时,需要采用乙酸、丙酸和丁酸、丙酸,而不必选用乙酸、丁酸。
小试结果表明,如图1和图2所示,以乙酸-丙酸混合酸为碳源所储存的PHB、PHV和PHAs的能力整体要高于丙酸-丁酸。通过PHB、PHV和PHAs贮存图谱可以看出,活性污泥储存PHAs的最佳碳源是乙酸∶丙酸=1∶2,表2所示对乙酸/丙酸=1/2时的利用情况,在120min时,单位质量活性污泥储存PHAs的能力最强,PHAs的产率为0.38mg/mg,所得到的PHAs主要是PHB,达到98%左右。
3.2 C/N对活性污泥合成PHAs的影响
在搅拌时间相同的情况下,C/N越高,活性污泥合成PHAs的能力越强,C/N=500时,PHAs平均产率达到为0.356mg/mg左右,远远高于C/N=20或者是C/N=100的时候。然而在周期结束时,C/N=100时PHAs的合成量要略高于C/N=500时PHB的合成量,原因可能是C/N=500的条件超过了PHAs合成能力的极限值,反而有所下降。
由表3可以得出,当C∶N=500时,PHV的含量是随着搅拌时间的延长而增多的,而PHB和PHAs的含量在1h时达到了顶峰,之后开始降低,可能是因为碳源消耗达到极限,碳源的供给量满足不了合成PHB和PHAs的条件,以致其合成能力下降。
由于微生物竞争氮源,对于氨氮的吸收速率较快,使单位时间内合成的PHAs增加。在低N条件下,仅有的氨氮用于微生物生长,相对过剩的碳源以PHAs的形式储存,所以C/N越高,PHAs的合成速率越快。此外,C/N极高时,将降低PHAs中PHB单体的含量,这可能是由于氨氮缺乏时,外碳源代谢速率和PHAs的降解速率都不快,引起了各酰基辅酶A之间的相互转化。
3.3 pH值对活性污泥合成PHAs的影响
采用乙酸钠为单一碳源,酸碱液调节pH值分别为5、7、9,在搅拌时间相同的情况下,研究不同的pH值对活性污泥合成PHAs的能力。
当pH=7时,活性污泥储存PHAs的量最大,并且PHV和PHAs的储存能力是随着驯化时间的延长而逐渐增强的,只有PHB在整个合成的过程中保持在一个稳定的水平上;当pH=5或者pH=9时,活性污泥的PHAs储存都不如pH=7时好,原因可能是在低pH值条件下,为了维持平衡,所用的碳源中,乙酸大部分为不离解状态,未离解的乙酸很快扩散进入微生物细胞,然后离解产生质子负荷,使胞内环境pH值降低,从而不利于PHAs产生。而pH值较高时,乙酸又在碱性条件进行反应,致使其摄入速率较低,从而不利于PHAs产生(图3)。
在pH值相同的情况下,研究PHAs合成能力随着污泥搅拌时间变化的规律。当pH=7时,活性污泥储存PHB、PHV和PHAs的能力最强,并且PHV的含量随着搅拌时间的延长,储存能力逐渐增强。因此,在pH值成中性时活性污泥储存PHAs的能力较高。
4 结语
通过建立单一碳源和混合碳源两种模式确定了最佳碳源,配制不同的pH值和C/N,找出影响活性污泥储存PHAs的因素。
(1)在单一碳源的条件下,采用以乙酸为唯一碳源时获得了最高的PHB和PHAs合成量,分别是0.225mg/mg和0.234mg/mg;采用丙酸作为活性污泥合成PHV的唯一碳源时,PHV的产率是最高的,为0.012mg/mg。在两两混合碳源的条件下,当搅拌至120min左右时,乙酸/丙酸=1/2是系统内PHAs及PHB含量最多条件,此时两者分别达到0.31mg/mg和0.38mg/mg。也就是说,乙酸/丙酸=1/2是活性污泥储存PHAs的最佳碳源,其能够被活性污泥系统作为VFA物质利用而贮存于体内,而VFA即挥发性脂肪酸,是厌氧生物处理法发酵阶段的末端产物。
(2)通过适当提高C/N可以提高活性污泥合成PHAs的含量。选择适宜的C/N是饱和污泥合成能力的关键。C/N过低,污泥的合成能力不能达到饱和,C/N过高,活性污泥生长受到营养元素N的过度限制,结果降低了PHAs的产率和含量。本试验中确定了最佳C/N为500∶1,此时获得了最高的PHAs含量,为0.356mg/mg。
类芬顿试剂对污泥减量化处理研究 篇9
1 材料和方法
1. 1 实验污泥
本实验供用污泥样品取自于遵义市某污水处理厂,该污水厂处理的废水主要是湘江河的河水,在浓缩池投加去丙烯酰胺后,聚凝下来的污泥。
1. 2 试剂及仪器
三氯化铁、过氧化氢( 质量分数为30% ) 。
磁力搅拌器; 电子天平; 离心机; 移液管; 光学显微镜超声洗涤器; 烘箱。
1. 3 实验方法
( 1) 过氧化氢量的优化: 称取40 g污泥三份,分别加入2. 0000 g的三氯化铁。三份污泥再分别加入0 m L / g、0. 025 m L / g、0. 05 m L / g的过氧化氢溶液,并用电磁搅拌器搅拌20 min,之后放置20 min,最后超声25 min处理过的污泥。把超声好的污泥分别用于检验离心脱水性能、含水率、污泥的总固体( TS) 、污泥的总悬浮固体量( TSS) 。
( 2) 三氯化铁的优化: 称取40 g污泥三份,三份污泥分别加入10 mg/g( 三氯化铁和污泥质量比) 、30 mg/g、60 mg/g的三氯化铁,在分别加入优化过后合适的过氧化氢溶液的量。并用电磁搅拌器搅拌20 min,之后放置20 min,最后超声25 min处理过的污泥。把超声好的污泥分别用于检验离心脱水性能、含水率、污泥的总固体( TS) 、污泥的总悬浮固体量( TSS) 。
( 3) 污泥总含水率的测定( PW) : 烧杯放在烘箱内,在104 ℃左右的温度下先烘2 h,冷却,称重,记录烧杯质量。重复几次,称到恒重,记录为A,在用电子天平称B处理过的污泥放置于烧杯中,放在104 ℃ 左右的烘箱内烘2 h,冷却称重,再放入烘箱中烘,一定时间后,冷却称量。反复几次,直到恒重,记录为C,则:
( 4) 离心脱水性能的测定( PS) : 称量离心管的质量为A,分别取处理后的泥样1. 5 m L放置于离心管中( 并在记录本上进行编号) ,低转速1800 r/min,离心2 min后,除去上清液,称其质量为B,在将低转速离心后的泥样在高转速4800 r/min,离心时间为60 min,除去上清液,在称其质量为C,则:
( 5) 总固体的测定( TS) : 将坩埚放在105 ℃ 的烘箱中重复烘干、冷却、称量,恒重记为A。再取5 ml处理过的泥样之于坩埚,放入105 ℃ 的烘箱内烘至恒重为B,则:
( 6) 总悬浮固体的测定( TSS) : 将定量滤纸和干净的坩埚放入104 ℃ 的烘箱内烘2 h,取出后放在干燥器内冷却、称量,反复如此操作,直至两次称量质量差不大于10 mg,记为A。取样品1 m L置于离心管( 同种样品取2 支) 于5000 r/min离心10 min。将定量滤纸在漏斗中放置好,以蒸馏水湿润,将离心管内的上清液过滤后,再将离心管沉淀转移至滤纸上。用适量的蒸馏水洗涤离心管2 ~ 3 次,使沉淀全部转入过滤装置过滤,滤后完成后,小心取出载有悬浮物的滤纸放在称至恒重的坩埚里,然后放入105 ℃ 左右烘箱中烘2 h后移入干燥器中冷却至室温并且称重,重复多次烘干、冷却,称重为B,直至前后两次称量质量大小差不大于10 mg为止,则:
2 结果与讨论
2. 1 过氧化氢的量对污泥含水率的影响
过氧化氢调理量对污泥含水率的影响见图1. 从图1 可以看出,加入过氧化氢处理后,污泥的含水率明显下降,加入的过氧化氢量在为0. 025 m L时,污泥的含水率达到最小,说明过氧化氢的最佳用量0. 025 m L。
2. 2 三价铁的量对污泥含水率的影响
三价铁调理量对污泥含水率的影响见图2。由图2 得出,在加入三价铁的量不断增加时,污泥的含水率大幅度降低,当加入量超过60 mg/g时,污泥的含水率变化不明显,因此三价铁的用量为60 mg/g为最佳用量。
2. 3 过氧化氢用量对污泥离心脱水性能的影响
过氧化氢用量对污泥离心脱水性能的影响见图3。从图3可以看出,随着过氧化氢的量不断加入,污泥的离心脱水性能不断升高,加入用量为1 m L时,污泥的的离心脱水性能达到最佳,之后随着量的加入,离心脱水性能受到抑制且下降。
2. 4 不同三价铁用量对污泥离心脱水性能的影响
三价铁量调理量对污泥离心脱水性能的影响见图4。从图4 可以看出,随着三价铁投加量的增加,污泥的离心脱水性能不断上升,当加入量超过60 mg/g时,污泥的离心脱水性变化不明显,说明三价铁加入量为60 mg/g时,污泥脱水能力得到最大改善。
2. 5 不同过氧化氢用量调理下污泥的总固数的变化情况
过氧化氢调理量对污泥总固数的影响见图5。由图5 可知,过氧化氢用量增加过程中,污泥的固体总数先缓慢增加,当加入的过氧化氢量为1 m L时,污泥总固数达到最大值,然后急剧减小。因此过氧化氢用量最佳量为1 m L,能最大改善污泥的脱水性能。
2. 6 不同三价铁用量调理下污泥污泥的总固数的变化情况
三价铁调理量对污泥总固数的影响见图6。从图6 可以看出,随着三价铁加入,污泥总固数减少,当30 mg/g时固体总数最少,加入量超过30 mg/g以后,固体总数又增加。
2. 7 过氧化氢用量调理下污泥的总悬浮固数的变化情况
过氧化氢调理量对污泥总悬浮固数的影响见图7。从图7可以看出,加入的过氧化氢不断增大的过程中,当用量为1 m L时,总悬浮固体数最多,加入为2 m L时悬浮固体数最少。
2. 8 三价铁用量调理下污泥的总悬浮固数的变化情况
不同三价铁量调理下污泥的总悬浮固数的变化情况见8。由图8 所示,当加入的三价铁不断增多,污泥的总悬浮固数趋近于直线下降,在加入量在10 ~ 60 mg/g范围内,量为60 mg/g时,总悬浮固体数最少。
3 结论
过氧化氢的投加量对污泥的含水率影响显著,三价铁的加入也有明显的影响。当加入的三价铁为60 mg/g、过氧化氢的量为0. 025 m L/g时,污泥的脱水效果更好。过氧化氢氧化能力破坏,使污泥粒径变小,比表面积增大,释放污泥上的吸附水和内部的大部分水。三价铁和过氧化氢联合使用大大地分散污泥絮体凝聚,从而达到对污泥脱水性能的改善。
摘要：含水率是影响污泥的处理效果和处理成本的重要因素,本文通过污泥的含水率、离心脱水性能、污泥的总固体数(TS)、污泥的总悬浮固体量(TSS)等指标,研究了类芬顿试剂对污泥污泥减量化处理的影响。投加三价铁离子60 mg/g、过氧化氢0.025 m L/g,污泥含水率大幅降低,再经过投加絮凝剂、机械脱水等联用技术对污泥的脱水效果的改善作用,含水率就能降到74%左右。